Integreret arealplanlægning i landbrugsområder - Udpegning af kvælstoffølsomme arealer

2

Integreret arealplanlægning i landbrugsområder - Udpegning af kvælstoffølsomme arealer Afgangsprojekt - Naturgeografi 9. og 10. semester Udarbejdet af: Jacob Skødt Jensen Gitte Kjærsgaard Sørensen Vejledere: Jacob Birk Jensen Eva Ritter Projektperiode: 1. september 2008 8. juni 2009 Oplagsantal: 5 Sideantal: 142 Bilag: 8 Som følge af EU s Vandrammedirektiv forpligter Danmark sig til at reducere kvælstoftilførslen til natur- og vandmiljø, hvilket kræver en målrettet miljøindsats til minimering af kvælstoftilførslen fra landbrugsområder. Formålet med dette projekt har været at opstille en metode, der på lille skala kan udpege de områder i et vandløbsopland, der tilfører de største kvælstofmængder til vandløbet. Metoden har taget udgangspunkt i oplandet til Odderbæk i Vesthimmerland. Ud fra en stationær grundvandsmodel opsat i GMS beregnes kvælstoftransport mellem rodzone og vandløb. Beregningerne har vist at de vandløbsnære områder og drænede områder bidrager med størstedelen af kvælstof til Odderbæk. Endvidere er det med metoden i nogen grad muligt at simulere kvælstoftilførslen fra år til år. Scenarieberegninger har vist at kvælstoftilførslen til Odderbæk kan reduceres med 5 % uden tab af høstudbytte og at sløjfning af dræn mindsker kvælstoftilførslen til Odderbæk med 34-50 %. Forsidebillede: Oplandet til Odderbæk med udpegning af kvælstoffølsomme arealer Projektets indhold må gengives med kildehenvisning 3

4

Abstract One of the biggest environmental problems in Denmark is the excess supply of nitrate to nature, primarily caused by the agricultural sector. This has resulted in poor conditions of aquatic and terrestrial habitats and a reduction in drinking water quality. Since the mid-1980s, the regulation of nitrate leaching has been based on general claims in danish laws, but new demands from the EU Water Frame Directive mean that there is a need for a more targeted environmental effort. Based on stronger legal regulations to protect nature, the aim of this project is to investigate how land use management can consider both environmental and agricultural interests through an Integrated land use management in rural areas. The small arable catchment Odderbæk in Northern Jutland is used as a case study with the aim to improve the environmental effort through a mapping of those areas that contribute to the nitrate supply to stream Odderbæk. A groundwater model was used to quantify the transport of nitrate from the root zone of the fields to the stream. By taking into account the reduction of nitrate in the oxygen-free part of the saturated zone (redox front) and in peat soil, it was possible to calculate a relationship between the amount of nitrate leaching from the root zone and the nitrate supply to the stream. Studies have shown that 75 % of the nitrate that is leached from the root zone is reduced between root zone and stream. The model calculations show that 60 % of the reduction occurs in the redox front and 40 % is caused by reduction in peat soil. Nitrate from drained areas and areas close to the stream provide the main nitrate supply to Odderbæk, while areas further away from Odderbæk do not provide any nitrate to the stream. The time delay that occurs between nitrate leaching from the root zones of the fields and nitrate input to the stream has been taken into account by using time corrected model calculations, which show that it is possible to simulate the nitrate supply to Odderbæk year by year. The model calculations have been used to set up scenarios that show the environmental effects of altered land use. Scenario 1 shows that a differentiation in land use by extensification of areas close to Odderbæk and intensifying the rest of the catchment can result in a 5 % reduction of the nitrate input to the stream without yield loss. Scenario 2 shows that extensifying areas that provides more than 70 kg nitrate/ha/year can result in a reduction of the nitrate supply to Odderbæk by 40 %. Scenario 3 shows that removing drains results in a higher nitrate reduction in peat soil and extensification that reduces the nitrate supply by 34 50 %. Implementing the principles of this method may be an administrative and economic challenge, because it is contrary to the general regulation. However, to improve the model, the method should furthermore include other aspects of land use management such as biodiversity, climate change, recreational interest, etc. 5

6

Forord Dette projekt Integreret arealplanlægning i landbrugsområder Udpegning af kvælstoffølsomme arealer er udarbejdet som langt afgangsprojekt på 9.-10. semester på kandidatuddannelsen i Naturgeografi, under Studienævnet for Byggeri og Anlæg ved De Ingeniør-, Natur- og Sundhedsvidenskabelige Fakulteter, Aalborg Universitet. Afgangsprojektets omdrejningspunkt er en hypotese om, at det er muligt i højere grad at forene landbrugsproduktion og beskyttelse af kvælstofsårbare recipienter ved en mere differentieret arealanvendelse. Selve resultaterne i rapporten er direkte knyttet til caseområdet Odderbæk i Vesthimmerland, men konceptet for den metode der opstilles vil kunne benyttes i andre caseområder, hvor der er behov for et værktøj til brug ved planlægningen af det åbne land i forbindelse med implementeringen af målsætningerne i EU s Vandrammedirektiv. Tak til Lars Troldborg, Britt Stenhøj Baun Christensen og Jens Christian Refsgaard (GEUS), Martin Skjødt Linneberg og Kirsten Broch (Miljøcenter Aalborg), Michael Palsgaard Andersen (Agri Nord), Mikkel Kloppenborg Nielsen (NIRAS A/S), Holger Nehmdahl (ConTerra ApS) som alle har været behjælpelige med data samt deltagelse i dialog og diskussion undervejs i projektet. Jacob Skødt Jensen Gitte Kjærsgaard Sørensen 7

Indhold Forord... 7 1. Indledning... 11 1.1 Problemformulering... 13 2. Beskrivelse af oplandet til Odderbæk... 15 2.1 Kvælstofsårbare recipienter... 17 3. Den miljømæssige regulering af landbruget... 21 3.1 Miljømålsloven... 22 3.1.1 Vandrammedirektivet... 22 3.1.2 Natura 2000... 23 3.1.3 Implementering af Miljømålsloven... 23 3.2 Fremtidig miljøregulering af landbruget... 25 4. Kvælstofreduktion mellem rodzone og vandløb... 29 4.1 Kvælstofudvaskning fra rodzonen... 30 4.2 Kvælstoffjernelse og redoxprocesser... 33 4.3 Vandafstrømning og redoxforhold... 35 4.4 Strømninger og kvælstofreducerende processer i ådalsmagasinet... 37 5. Metoder til analyse af strømningsveje og kvælstofreduktion... 43 5.1 Afvandingsklasser... 43 5.2 GOI-typologi... 45 5.3 Udpegning af kvælstoffølsomme arealer... 47 6. Opsætning af model for vandtransport... 53 6.1 Konceptuel model for vandtransport... 53 6.1.1 Hydrologi... 53 6.1.2 Geologi og hydrogeologi... 58 7. Opsætning af model for kvælstoftransport... 67 7.1 Rodzoneudvaskning og samlet oplandsreduktion... 68 7.2 Kvælstofreduktion under redoxfronten... 71 7.3 Kvælstofreduktion i tørveaflejringer... 77 7.4 Vandføring og kvælstoftransport i Odderbæk... 79 8. Resultater for vand- og kvælstoftransport... 81 8.1 Resultater for vandtransport... 81 8

8.2 Resultater for kvælstoftransport... 88 8.2.1 Kvælstofreduktion under redoxfronten... 88 8.2.2 Kvælstofreduktion i tørveaflejringer... 90 8.2.3 Tidskorrigeret N-tilførsel... 94 8.3 Modellens usikkerheder... 102 8.4 Delkonklusion... 104 9. Scenarieberegninger... 105 9.1 Scenarie 1: Omkostningsneutral indsats... 105 9.2 Scenarie 2: Reduktion af N-tilførsel vha. arealekstensivering... 107 9.3 Scenarie 3: Sløjfning af dræn... 111 10. Diskussion... 113 11. Konklusion... 119 Litteraturliste... 121 Bilag 1. Landbrugets miljøregulering... 125 Bilag 2. Beregning af topografisk opland... 127 Bilag 3. Målebordsblade 1842-1899 1:25.000... 130 Bilag 4. Geologisk model... 131 Bilag 5. Vandafstrømning og kvælstofudvaskning for Odderbæk 1980-2003... 134 Bilag 6. N udvaskning (ConTerra/DMU)... 138 Bilag 7. Redoxfrontens placering... 140 Bilag 8. Vandføring i Odderbæk... 142 9

10

1. Indledning Den danske natur og det danske vandmiljø er siden 1950 erne blevet belastet med store mængder kvælstof bl.a. fra landbrugsproduktionen, hvilket har ført til forringelse af grundvandskvalitet og miljøtilstand i terrestriske og akvatiske naturtyper. Udbredelsen af og biodiversiteten i de terrestriske naturtyper (moser, overdrev, heder) er gået tilbage, og de akvatiske naturtyper (vandløb, søer, marine områder) er præget af eutrofiering og iltsvind. Samlet set er disse naturtyper samt grundvand kvælstofsårbare recipienter(nsårbare recipienter), der er afhængige af kun i begrænset omfang at få tilført kvælstof. Med implementeringen af EU s Vandrammedirektiv forpligter Danmark sig til at opnå god økologisk tilstand for overfladevand (de akvatiske naturtyper) inden år 2015. God økologisk tilstand henviser til en tilstand hvor menneskelige påvirkninger kun må føre til mindre afvigelser i forhold til hvad der kan findes ved uberørte forhold [EU, 2000]. Derudover stiller Habitat- og Fuglebeskyttelsesdirektiverne (Natura 2000) krav om gunstig bevaringsstatus for en række værdifulde naturtyper, hvor det skal sikres at naturens tilstand er stabil eller i forbedring og god nok til at sikre langsigtet overlevelse af den beskyttede natur i hele dens variationsbredde [Skov- og Naturstyrelsen, 2005]. Da hovedparten af kvælstoftilførslen(n-tilførslen) til ovenstående N-sårbare recipienter stammer fra kvælstofudvaskning(n-udvaskning) fra landbrugsområder, betyder det at der bør gøres en særlig indsats i disse områder for at reducere N-tilførslen. I Danmark er tendensen stigende miljøkrav til landbruget, hvor især EU s Vandrammedirektiv og Habitatdirektiv ligger op til en øget indsats for at forbedre vandmiljøet og naturens tilstand. Da landbruget udleder hovedparten af den kvælstofmængde, der påvirker miljøtilstanden, må den miljømæssige regulering af landbruget skærpes og nytænkes for at kunne reducere N-tilførslen til de N-sårbare recipienter i et tilstrækkeligt stort omfang. Selvom det ud fra et miljømæssigt synspunkt er fordelagtigt at mindske landbrugets miljøpåvirkning, skal der tages højde for at landbruget spiller en afgørende rolle i samfundet, primært som producent af fødevarer. Som følge af klimadebatten og et øget fokus på at finde alternativer til fossile brændsler vil der i fremtiden opstå et stigende behov for energiafgrøder til produktion af biobrændsel, hvilket vil give yderligere pres på landbrugsproduktionen. Dansk landbrug er økonomisk trængt og oplever stor konkurrence fra udlandet, hvilket betyder at der er risiko for at yderligere restriktioner kan medføre, at det bliver økonomisk urentabelt at drive landbrug i Danmark medmindre en nedgang eller ændring i landbrugsproduktionen accepteres. Fremtidsudsigterne for dansk landbrug koblet med problemerne vedrørende den forringede tilstand for natur- og vandmiljø giver store udfordringer med på den ene side at opretholde landbrugsproduktionen og på den anden side at minimere landbrugets kvælstofbelastning. Over de seneste 20 år er der opnået store reduktioner i N-udvaskningen ud fra generelle nationale kvælstofreduktionskrav i forbindelse med bl.a. Vandmiljøplan I, II og III. Imidlertid vil det ikke være realistisk udelukkende at opnå de krævede reduktioner i forhold til opfyldelse af Vandrammedirektivet med yderligere generelle reduktionskrav. Alternativet er differentierede reduktionskrav, hvor der foretages en mere målrettet indsats i de områder, hvor reduktion giver størst effekt på vandmiljøet [Agwaplan, 2009]. En differentieret miljøindsats vil også betyde en mere omkostningseffektiv indsats dvs. at der opnås den største miljøgevinst for færrest penge og at flere recipienter dermed vil have gavn af de midler der afsættes til miljøbeskyttelse. 11

Med lanceringen af regeringens plan for Grøn Vækst i april 2009 lægges der op til en kombination af miljøbeskyttelse og et landbrugserhverv i vækst. Planen foreslår en yderligere generel kvælstofreduktion (N-reduktion), der skal suppleres af mere lokale og målrettede indsatser. Dansk Landbrug har ligeledes lavet et udkast til en plan for Grøn Vækst, hvori der lægges op til differentierede miljøkrav til landbruget og en udpegning af miljøfølsomme arealer: Skal miljø, natur og klimahensyn kombineres med et landbrug med udviklingsmuligheder, som det beskrives i regeringens oplæg til grøn vækst, er det ikke realistisk at kræve generelle reguleringer af fx kvælstofforbruget. Vil man have mest miljø for pengene, er det derimod nødvendigt at tage udgangspunkt i de miljøfølsomme arealer. Her er dyrkningsværdien ofte relativ lav, mens miljøeffekterne til gengæld ofte er store. [Dansk Landbrug et al., 2009: 1] Der er heraf en interesse i, ud fra både et miljømæssigt og landbrugsmæssigt synspunkt, at udpege miljøfølsomme arealer, herunder N-følsomme arealer. Hvis de differentierede miljøkrav realiseres på lang sigt, vil det betyde store ændringer i arealanvendelsen, da landbrugsproduktionen skal ekstensiveres på de N-følsomme arealer, mens landbrugsproduktionen på de mindre N-følsomme arealer i højere grad kan bibeholdes. Det betyder at arealplanlægningen i landbrugsområder i højere grad skal integrere de forskellige modsatrettede interesser vedr. landbrug og miljø. Sammenhængen mellem N-udvaskningen fra landbrugsarealernes rodzone (den del af planterne der er under jorden og det der omgiver dem) og N-tilførslen til N-sårbare recipienter vanskeliggøres af en kompliceret hydrologi og geologi. I Danmark er der siden 1980 erne forsket intensivt i nedbringelse af N- tilførslen til natur- og vandmiljø og der er opstillet modeller til beregning af både rodzoneudvaskningen og N-transport fra rodzone til N-følsomme recipienter i oplande til fx fjorde. Disse modeller har ofte udgangspunkt i større skala og ser på den samlede N-transport i oplande eller fokuserer på rodzoneudvaskningen uden at beregne den enkelte marks N-tilførsel til recipienten(fx vandløb). Med udviklingen mod mere differentieret regulering og målrettet indsats er der behov for på lille skala (mindre end markniveau), at kunne udpege N-følsomme arealer og kvantificere disse arealers N-tilførsel til recipienter, så indsatsen fokuseres hvor der opnås den største miljøeffekt. I dette projekt opstilles metoden Udpegning af kvælstoffølsomme arealer hvor der udarbejdes et simpelt og operationelt værktøj, der både tilgodeser landbrugsmæssige og miljømæssige interesser. Et værktøj der har udgangspunkt i selve N-tilførslen til recipienterne, ved på lille skala at beskrive relationen mellem rodzoneudvaskningen og den reelle N-tilførsel til N-følsomme recipienter i et opland. Metoden kan give baggrund for en hurtig udpegning og evaluering af hvor miljøindsatser bør ske på lille skala indenfor et opland. Opbygningen af metoden Udpegning af kvælstoffølsomme arealer tager udgangspunkt i oplandet til vandløbet Odderbæk i Vesthimmerland, hvor der udpeges N-følsomme arealer på baggrund af beregninger med en grundvandsmodel, der beskriver vand- og N-transport. Udpegningen sker ved at beregne N- reduktionen mellem rodzone og vandløb. Herved kan der findes en direkte relation mellem N-udvaskning og N-tilførsel til Odderbæk. På baggrund af arealudpegninger opstilles scenarier for en differentieret arealanvendelse, der kan mindske den samlede N-tilførsel til Odderbæk. 12

1.1 Problemformulering Ud fra skitseringen af de fremtidige miljøudfordringer med at integrere natur- og vandmiljøhensyn med landbrugsinteresser ønskes der i dette projekt opstillet en metode, Udpegning af kvælstoffølsomme arealer, der på lille skala kan udpege kvælstoffølsomme områder (N-følsomme områder). Metoden er tænkt som anvendelig til arealplanlægning i landbrugsområder hvor landbrugsinteresser integreres med hensynet til natur- og vandmiljø. Der arbejdes i dette projekt ud fra følgende problemformulering: Hvordan kan udpegning af kvælstoffølsomme arealer i et vandløbsopland danne grundlag for differentiering af arealanvendelsen i landbrugsområder, så kvælstoftilførslen til kvælstofsårbare recipienter minimeres? Problemformuleringen uddybes i følgende arbejdsspørgsmål, der dækker projektets indhold og opbygning: Hvordan sker miljøregulering af landbruget i dag, og hvordan kan landbrugets fremtidige miljøudfordringer løses? Hvordan transporteres og reduceres kvælstof mellem rodzone og vandløb? Hvilke fordele og ulemper er der ved eksisterende metoder til analyse af N-transport mellem rodzone og vandløb, og hvordan adskiller Udpegning af kvælstoffølsomme arealer sig fra disse? Hvordan kan vand- og kvælstoftransport mellem rodzone og vandløb kvantificeres ved hjælp af grundvandsmodellering, der kan danne baggrund for udpegning af N-følsomme arealer? Hvordan kan metodens resultater anvendes til at opstille scenarier således at N-tilførslen til Odderbæk reduceres? Hvilke muligheder og barrierer kan der forventes at være i forbindelse med implementering af projektets metode Udpegning af kvælstoffølsomme arealer i miljøreguleringen, og hvordan relaterer metoden sig til den øvrige arealplanlægning? Arbejdsspørgsmålene er udgangspunkt for projektets opbygning. Projektets hypotese er at det er muligt i højere grad at forene landbrugsproduktion og beskyttelse af N- sårbare recipienter ved en mere differentieret arealanvendelse. Metoden der ønskes opstillet benytter grundvandsmodellering til at identificere og kvantificere landbrugsarealernes N-tilførsel til vandmiljøet. I udviklingen af metoden tages der udgangspunkt i et casestudie af oplandet til et mindre vandløb, Odderbæk, men metodens fremgangsmåde er tænkt så den kan benyttes i andre oplande, som værkstøj i arealplanlægningen. Som grundlag for opstilling af et værktøj, der kan danne beslutningsgrundlag for den fremtidige arealplanlægning i oplandet til Odderbæk, kræves en overordnet forståelse for arealanvendelsen og den ressourcemæssige udnyttelse i oplandet (Kapitel 2), samt en forståelse for de lovgivningsmæssige rammer, der regulerer landbrug og vandmiljø (Kapitel 3). Da selve reduktionen af kvælstof undervejs fra rodzone til vandløb er af væsentlig betydning for at kunne udpege N-følsomme arealer, gennemgås de kvælstofreducerende processer undervejs fra rodzone til 13

recipient (Kapitel 4). Som udgangspunkt for opstilling af metoden Udpegning af kvælstoffølsomme arealer, analyseres fordele og ulemper for eksisterende metoder i forhold til dette projekts metode (Kapitel 5). Før opstilling af en model for vand- og N-transport opbygges en konceptuel forståelse for oplandet til Odderbæk, der kan ses som en hydrologisk og geologisk tolkning af de fysiske forhold i oplandet (Kapitel 6). Denne tolkning benyttes efterfølgende i modelleringen af vand- og N-transport. Næste skridt er at der opstilles i en numerisk grundvandsmodel, der beregner vandets strømningsveje fra rodzone til recipienter i oplandet. Da kvælstof følger vandets strømningsveje kan der, ved indlægning af kvælstofreducerende zoner under redoxfronten (den iltfrie zone) og i ådalsmagasinet, beregnes en N-reduktion i oplandet (Kapitel 7). På baggrund heraf kan der på lille skala findes en direkte relation mellem den kvælstofmængde der udvaskes fra et specifikt områdes rodzone og den kvælstofmængde dette område tilfører vandløb. Når denne relation kobles med den eksisterende udvaskning fra rodzonen fås et kvantitativt mål for hvor store mængder kvælstof de enkelte områder bidrager med af den samlede N-tilførsel til de enkelte recipienter. På baggrund af denne kobling kan de N-følsomme arealer udvælges (de områder der tilfører N til recipienterne) (Kapitel 8). Da der ved denne metode er beregnet en relation mellem hvor stor en del af rodzoneudvaskningen der reelt set tilføres recipienterne, vil der efterfølgende kunne findes et kvantitativt mål for hvilken effekt N-reducerende tiltag (fx ændring i arealanvendelse) vil få for recipienterne (Kapitel 9). Metoden er afprøvet på et specifikt opland, men hvorvidt metoden generelt set vil være en løsningsmodel i de fremtidige miljøudfordringer afhænger i høj grad af politiske barrierer og muligheder (Kapitel 10). 14

2. Beskrivelse af oplandet til Odderbæk Kapitlets formål er at få en forståelse for karakteristika for oplandet til Odderbæk bl.a. arealanvendelse og N-sårbare recipienter. Udgangspunktet for metoden er oplandet til vandløbet Odderbæk, der er beliggende ca. 44 km sydvest for Aalborg ved Gislum (se Figur 1). Det topografiske opland udgør 1.145 ha og arealanvendelsen i oplandet består primært af landbrug, mens ca. 2 % af oplandsarealet er skov. Der har tidligere været større områder med engarealer, som nu er drænet og indgår i landbrugsmæssig drift. Oplandet er domineret af kvægbrug og husdyrtrykket for oplandet er på 1,6 DE/ha [Rølmer Hansen et al, 2006], hvilket er 74 % højere end landsgennemsnittet i 2006 på 0,86 DE per hektar [Dansk Landbrug, 2007]. Oplandet er landskabsmæssigt karakteriseret ved at der i den nordlige og vestlige del er et småbakket terræn, mens der mod øst er svagt kuperet terræn og i den sydlige del markant fladt terræn. Figur 1: Oversigtskort over geografisk placering af oplandet. Vandløbet Odderbæk er en del af Lerkenfeldt Å-systemet, der afvander til Limfjorden. Odderbæk strømmer fra området Riskjær i den nordlige del af oplandet og mod syd ud i Lerkenfeldt Å og har en længde på 4.445 m (se Figur 2). Før udløbet er der et tilløb, Afløb fra Gislum Enge, der har en længde på 1.536 m, hvoraf 1.312 m er rørlagt, se [Aars Kommune, 2003]. For forløb af vandløbsstrækningen se Figur 2. Oplandet til Odderbæk indgår som en del af både den landsdækkende grundvandsovervågning (GRUMO) og Vandmiljøplanernes Landovervågningsprogram (LOOP), hvor der er foretaget målinger siden 1989 og der er heraf et detaljeret datagrundlag. GRUMO-området ligger placeret i den nordvestlige del af oplandet (se Figur 2). Formålet med grundvandsovervågningen (GRUMO) er at registrere grundvandets belastning med kvælstof og fosfor og ud fra dette følge udviklingen i grundvandsressourcens kvalitet og kvantitet, både for at sikre drikkevandsinteresser, men også for at beskrive kvaliteten i det grundvand der er basistilstrømningen til akvatiske naturtyper [GEUS, 2004]. Modsat GRUMO-overvågningen, der primært fokuserer på grundvandskvalitet, er der i vandmiljøplanernes landovervågningsprogram (LOOP) fokus på at overvåge landbrugets gødnings- og pesticidanvendelse, samt tab af disse stoffer til det akvatiske miljø. Figur 3 viser udvalgte lokaliteter i oplandet. 15

Figur 2: Oversigtskort over vandløbsstrækningen 1 3 3 4 1 2 2 4 Figur 3: Øverst tv: taget mod sydøst fra den nordvestlige del af oplandet, Nederst tv: taget mod nord på den nederste del af Odderbæk, øverst th.: Engarealerne (Riskjær), Nederst th.: Landbrugsbedrift i den nordøstlige del [projektgruppen, 2008]. 16

2.1 Kvælstofsårbare recipienter En af recipienterne i området er vandløbet Odderbæk, der er et B1 klassificeret vandløb (yngleopvækstvand for laksefisk) [Aars kommune, 2003]. Vandløbs økologiske tilstand forventes ikke direkte at blive påvirket af N-tilførsler, da eventuelt kvælstofholdigt vand, som vandløbet modtager, hurtigt transporteres videre ud til mod havet og opholdstiden derfor er kort. Vandløb kan heraf betragtes som en transportvej for kvælstof, og kvælstof får først for alvor en betydning for dyr og planters leveforhold når det ender i fjorde og kystvande. Da Odderbæk afvander til Limfjorden, se Figur 4 og N-tilførsel har en negativ miljøpåvirkning ud fra de biologiske faktorer for målsætning for kystvande, betragtes Odderbæk i dette projekt som N-sårbar recipient. Figur 4: Oplandet til hhv. Lerkenfeldt Å, Odderbæk samt udpegning af EU habitatområde, Fuglebeskyttelsesområde og områder med særlige drikkevandsinteresser. Limfjorden har igennem mange år være plaget af iltsvind, og der er derfor en stor interesse i at begrænse N-tilførslen fra oplandet for at Limfjorden samlet set kan leve op til kravene om god økologisk tilstand fra Vandrammedirektivet. I basisanalysen for område nr. 30 Lovns Bredning, Hjarbæk Fjord og Skals Ådal fremgår det at næringsstoftilførslen med især kvælstof udgør en trussel: Lovns Bredning og Hjarbæk Fjord er som resten af Limfjorden påvirket af for store tilledninger af næringsstoffer fra land, især af kvælstof. Dette resulterer i nedsat sigtedybde, forringede forhold for ålegræssets dybdeudbredelse, samt hyppige tilfælde af iltsvind ved bunden. Bundfaunaens sammensætning påvirkes i høj grad af disse forhold. [Miljøministeriet, 2006] 17

Yderligere bør der tages højde for at Odderbæk afvander til Lerkenfeldt Å, der i det nedre forløb er en del af et Natura 2000 område(udpeget på baggrund af Habitat- og Fuglebeskyttelsesdirektivet), der dækker en del af Limfjorden og oplandet hertil (se Figur 4). For dette Natura 2000-område gælder, at det er udpeget på grundlag af områdets marine værdier, i kraft af de lavvandede fjordområder samt på grund af naturtyper som rigkær, kildevæld, sure overdrev og heder, der pga. den særlige vegetation og deres ringe udbredelse er af regional eller national betydning. Ud over N-transporten for Odderbæk-oplandet indgår i denne større sammenhæng, er der i selve Odderbæk-oplandet N-sårbare recipienter, se Figur 5. Figur 5: N-sårbare recipienter i Odderbæk-oplandet. Baseret på [Arealinformation, 2009] Nogle af disse sårbare recipienter er udpegede 3 områder. Generelt set omfatter 3-områderne N- sårbare naturtyper som søer, vandløb, heder og moser. 3-områder henviser til Miljøbeskyttelseslovens 3, hvor der stilles krav om at tilstanden i disse områder ikke må forandres. Hovedparten af Odderbækoplandets 3-områder omfatter eng og overdrev, mens der er mindre arealer med søer, heder og moser (se Figur 5). Enge og overdrevs tilstand er til dels påvirket af N-tilførslen, men andre faktorer som fx manglende afgræsning betyder at levestederne for en lang række dyre- og plantearter ødelægges. For disse områder er kvælstof kun en af flere faktorer, der kan forringe tilstanden og ved disse naturtyper spiller den atmosfæriske N-tilførsel oftest en stor rolle. En mindsket N-tilførsel til disse områder betyder derfor ikke 18

nødvendigvis at deres tilstand forbedres, hvis andre kriterier ikke overholdes. Det er derfor vanskeligt at opsætte tålegrænser for hvor stor den maksimale kvælstofpåvirkning af et 3-område må være for at leve op til kravet om at områdets tilstand ikke må forandres. Udover de marine recipienter og N-sårbare naturtyper som N-transporten i Odderbæk kan influere på, er grundvandsmagasinet i oplandet som udgangspunkt også en N-sårbar recipient. Grundvandsmagasinet belastes med kvælstof fra de overliggende landbrugsarealer i en kombination af dårligt beskyttende dæklag og nedsivning af nitrat til grundvandet. Der skelnes mellem områder med særlige drikkevandsinteresser (udvalgte områder) og områder med drikkevandsinteresser (de resterende områder), se Figur 4. Mens områder med særlige drikkevandsinteresser er områder der har betydning for den nuværende eller fremtidige drikkevandsforsyning indgår områder med drikkevandsinteresser ikke på kortere sigt i vandforsyningen. Oplandet til Odderbæk har i øjeblikket status som område med drikkevandsinteresser, hvor området foreløbig friholdes for etablering af større kildepladser til vandværker. Områder med drikkevandsinteresser omfatter arealer, hvorunder grundvand af drikkevandskvalitet primært har betydning for de lokale vandforsyninger (markvandingsboringer) og disse områder omfatter ofte betydelige mængder af grundvand, men opfattes ikke som en ressource der skal indgå i det nuværende drikkevandsbehov eller skal være sikkerhedsreserve for drikkevand. Grundet oplandet til Odderbæks status mht. grundvand, vil N-tilførsel til grundvand ikke indgå som en del af modelberegningerne. I opstilling af scenarier for projektets metode (Kapitel 9) vil projektets metode Udpegning af kvælstoffølsomme recipienter afprøves på Odderbæk som den N-sårbare recipient, men i selve metodens koncept kan der sagtens tages udgangspunkt i 3 områderne som de sårbare recipienter. 19

20

3. Den miljømæssige regulering af landbruget Kapitlets formål er at give et overblik over den miljømæssige regulering af landbruget og beskrive den vigtigste lovgivning, der relaterer sig til nutidens og fremtidens miljøudfordringer. Dette gøres for at analysere hvilke krav fremtidens landbrugsregulering stiller til udvikling og implementering af nye metoder og værktøjer, der kan benyttes i arealplanlægningen. Landbrugets kvælstofrelaterede miljøproblemer har udgangspunkt i indførelsen af kunstgødning i 1950 erne. Ved anvendelse af kunstgødning kunne markens høstudbytte forøges markant. Et højere forbrug af kunstgødning medførte imidlertid også et større kvælstoftab til det omgivende vandmiljø med det resultat at kvælstofkoncentrationen (N-koncentrationen) i vandløb, søer, fjorde og kystvande steg betydeligt. De øgede kvælstofmængder medførte også betydelige ændringer i de økologiske forhold med ændrede livsbetingelser for dyr og planter. Først i 1980 erne blev det alment anerkendt at det store tab af kvælstof var til skade for vandmiljøet og at det var årsag til forekomst af kraftige iltsvind i fjorde og kystvande. På samme tidspunkt kom bæredygtighedsprincippet ind i miljødebatten og der blev i langt højere grad end tidligere stillet krav om at tage hensyn til både produktions- og miljømæssige interesser. Dette medførte, at der blev indført betydelige stramninger i miljøreguleringen ved udarbejdelse af NPO handlingsplanen(1985) og Vandmiljøplan I (1987). De første tiltag havde stor effekt, og blev op gennem 90 erne suppleret med yderligere reguleringer bl.a. Nitratdirektivet fra 1991 og Handlingsplan for bæredygtigt landbrug 1991. I dag er den miljømæssige regulering af landbruget kompleks, hvor en stor del af lovgivningen er fastsat af EU. Den traditionelle miljøregulering i form af bl.a. Vandløbsloven, Vandforsyningsloven og Okkerloven er suppleret af EU-direktiver og vandmiljøplaner. Nogle vigtige elementer, der spiller ind på den nutidige miljøregulering af landbruget, er illustreret på Figur 6 og da det kun er udvalgte reguleringer ses det at landbrugets miljøregulering er kompleks. (Bilag 1 giver en kort beskrivelse af enkelte love, planer og direktiver). Figur 6: Landbrugets miljøregulering. 21

I de kommende årtier sætter Vandramme- og Habitatdirektiverne dagsordenen for hvordan landbruget skal reguleres. De to direktiver er implementeret i dansk lovgivning gennem Miljømålsloven. Denne får vidtrækkende konsekvenser for den danske miljølovgivning, idet der stilles store krav til vandmiljøets tilstand. 3.1 Miljømålsloven I Miljømålsloven fastlægges det hvordan Vandramme- og Habitatdirektivet implementeres ved en beskrivelse af rammerne for den arbejds- og planlægningsproces, der skal gennemføres for at kunne leve op til EU s lovgivning. Miljømålsloven fastsætter hvordan vand- og naturplanlægningen skal foregå i Danmark for at leve op til de fastsatte målsætninger. 3.1.1 Vandrammedirektivet Vandrammedirektivet (Direktiv 2000/60/EF om fastlæggelse af en ramme for Fællesskabets vandpolitiske foranstaltninger) trådte i kraft den 22. december 2000. Formålet med Vandrammedirektivet er at sikre beskyttelsen af vandløb, søer, overgangsvande, kystvande og grundvand [EU, 2000]. Dermed sker der en nytænkning af vandplanlægningen ved at sammenkæde kvantitet og kvalitet af grundvand og overfladevand. Målsætningen er at samtlige vandområder i EU i 2015 som minimum skal have opnået god økologisk tilstand, hvor menneskelige påvirkninger kun må føre til mindre afvigelser i forhold til hvad der kan findes ved uberørte forhold. [Miljøministeriet, 2007a] I de kommende årtier vil direktivet være omdrejningspunktet for EU s vandpolitik. Beskyttelsen der sker gennem Vandrammedirektivet sigter efter at: Forebygge yderligere forringelse af vandområderne, Beskytte og forbedre vandområdernes miljøtilstand bl.a. ved at begrænse udledninger og tab af næringsstoffer og miljøfremmede stoffer, Fremme bæredygtig vandanvendelse baseret på langsigtet beskyttelse af tilgængelige vandressourcer Mindske og forhindre yderligere forureningen af grundvand Afbøde virkninger af oversvømmelser og tørke. For overfladevand stilles der krav om god økologisk tilstand samt en god kemisk tilstand. Vandrammedirektivet har udgangspunkt i de biologiske forhold, hvilket betyder at der skal være gode livsbetingelser for dyr og planter. [Miljøministeriet, 2007b] For grundvand stilles der krav til at vandindvindingen på længere sigt ikke må overstige grundvandsdannelsen, dvs. at vandressourcen skal være bæredygtig. Samtidig skal grundvandet have god kemisk kvalitet, hvilket indebærer at tilførsel af forurenende stoffer skal begrænses og at forringelse af tilstanden skal forebygges. Der stilles således krav om at vende enhver væsentlig eller vedvarende opadgående tendens i koncentrationen af et hvilket som helst forurenende stof i grundvandet, der er forårsaget af menneskelig aktivitet. [Miljøministeriet, 2007b] Det vurderes af [Miljøministeriet, 2007b] at der i praksis ikke vil være langt fra de tidligere krav fra EU i forhold til overfladevande og grundvand og at der ikke vil ske en skærpelse af kravene, men det nye er at der fra EU opstilles en juridisk forpligtelse til at medlemslandene skal foretage de nødvendige foranstaltninger så miljømål opnås. 22

3.1.2 Natura 2000 Udover Vandrammedirektivet har EU en overordnet målsætning om at stoppe forringelser af biodiversiteten senest i år 2010. Dette gøres gennem Habitatdirektivet. Habitatdirektivet er sammen med Fuglebeskyttelsesdirektivet grundlag for udpegning af Natura 2000-områder i Danmark. Formålet med Habitatdirektivet er at sikre eller genoprette gunstig bevaringsstatus for de naturtyper og arter, som områderne er udpeget for at bevare. Gunstig bevaringsstatus betyder, at det skal sikres at naturens tilstand er stabil eller i forbedring og god nok til at sikre langsigtet overlevelse af den beskyttede natur i hele dens variationsbredde. Beskyttelsen sker gennem udpegning af habitatområder, som sammen med fuglebeskyttelsesområder danner Natura 2000 - et økologisk netværk af beskyttede naturområder gennem hele EU. Habitatområderne er udpeget på statsligt niveau for at beskytte bestemte naturtyper og arter der er truede, sårbare eller sjældne. Fuglebeskyttelsesområder beskytter ynglefugle som er sjældne overfor ændringer af levesteder og områder hvor fugle regelmæssigt gæster Danmark. De naturtyper der skal beskyttes, er dem: Der er i fare for at forsvinde i deres naturlige udbredelsesområde Der har et begrænset naturligt udbredelsesområde, fordi de er gået tilbage, eller fordi de fra naturens hånd er begrænsede Der er karakteristiske for forskellige områder af Europa De dyre- og plantearter, der skal bevares, er dem: Der er truede, sårbare eller sjældne Der kun findes på et mindre afgrænset område og kræver særlig opmærksomhed på grund af deres særlige levested og/eller de mulige følger, som en udnyttelse af dem kan have for deres bevaringsstatus I de kommende år skal der sættes særligt fokus på de mest sårbare områder inden for Natura 2000 områderne. Til dette formål er der udarbejdet et kort over nitratklasser, som kortlægger kvælstofreduktionspotentiale. Der skal tages højde for nitratklasseinddelingen både i selve Natura 2000- områderne og i de områder der afvander til Natura 2000-områder. Udpegningen af nitratklasser er sket for at sikre ensartede retningslinjer i forbindelse med miljøgodkendelse af husdyrbrug. Dette vil være gældende indtil Vandrammedirektivets vandplaner træder i kraft i 2009/2010. [Skov- og Naturstyrelsen, 2007a] 3.1.3 Implementering af Miljømålsloven Implementering af miljømålsloven sker ved at statens miljøcentre opstiller miljømål der skal til for at EUdirektiverne opfyldes, mens det er kommunernes opgave at implementere virkemidler, der kan sikre opfyldelse af kravene. Figur 7 viser implementeringen af Vandrammedirektivet og Natura 2000. Det ses at et overordnet indsatsprogram danner grundlag for kommunernes implementering. Planerne må hverken stride mod den regionale udviklingsplan eller kommuneplanen. [Skov- og Naturstyrelsen, 2005] 23

Vandplaner (4 vanddistrikter) Indsatsprogram Natura 2000 planer (national plan) Indsatsprogram Kommunale handleplaner Regional udviklingsplan Plan med virkemidler og tiltag Aftaler, tilskud, påbud, forbud Kommuneplan Figur 7: Implementering af Miljømålsloven [Skov- og naturstyrelsen, 2007b] Vandplaner Med indførelsen af Vandrammedirektivet i dansk lovgivning opdeles Danmark i fire vanddistrikter, heraf et internationalt. Implementeringen sker ved at der i Miljøcentrene udarbejdes overordnede vandplaner med basisanalyser af de enkelte deloplande i hvert vanddistrikt. Disse basisanalyser er det første niveau i implementeringen. Basisanalyserne indeholder en kortlægning af vandforekomsterne og af de kilder, der påvirker dem [Miljøministeriet, 2007a]. Ud fra basisanalysen udarbejdes en vandplan med tilhørende indsatsprogram (se Figur 7). Vandplanen sætter mål for den tilstand, der skal nås inden udgangen af 2015. Målene kan eksempelvis være den maksimale koncentration af forurenende stoffer i vandløb eller grundvand. [Miljøministeriet, 2007b]. Når vandplanerne har været i høring og er blevet godkendt, skal landets 98 kommuner udarbejde en handleplan for hvordan vandplanen og indsatsprogram kan realiseres inden for kommunens geografiske område på land og for den kystnære del af vanddistriktet. Implementeringen og opfyldelsen af de fastsatte miljømål skal ske inden 22. december 2015, med en ultimativ frist for opfyldelse på 2x6 år, dvs. inden udgangen af 2027. [Miljøministeriet, 2007b] Vandplanerne skal i størst muligt omfang koordineres med Natura 2000 planer for beskyttelse af internationale naturbeskyttelsesområder. Naturplaner Udpegningen af Natura 2000-områderne sker som en national plan med de danske udpegninger af beskyttelsesværdige områder, der i efteråret 2004 blev godkendt af EU. I Natura 2000 planen laves en plan for hvordan habitatområderne vil kunne leve op til gunstig bevaringsstatus, således at forholdene for de beskyttede naturtyper og arter ikke forringes. Miljøcentrene udarbejder på baggrund af den nationale udpegning basisanalyser for Natura 2000-områderne, hvor tilstanden vurderes og trusler defineres, med en efterfølgende opstilling af mål for tilstanden for de enkelte natura 2000-områder. Dette munder ud i et samlet indsatsprogram, som danner grundlag for de kommunale handleplaner for hvordan Natura 2000 lovgivningen realiseres. Overordnet set for vand- og naturplaner gælder der at der bliver pålagt en lang række bindinger. Fx ved en etablering af en ny grundvandsindvinding skal den ændrede interaktion mellem grundvand og overfladevand vurderes. Det kunne eksempelvis dreje sig om en grundvandsindvindings påvirkning af en nærliggende våd naturtype, hvis eksistensgrundlag bygger på vandmætning og tilførsel af grundvand. 24

De to direktiver ligger op til en delvis omprioritering af vandressourcen (se Figur 8). Hvor drikkevand førhen har haft førsteprioritet og natur- og miljøinteresser andenprioritet er disse to formål som en konsekvens af Vandramme- og Habitatdirektiverne sidestillet: Figur 8: Prioritering af vandressourcen før og efter implementering af Vandrammedirektivet Grøn Vækst Regeringens nye plan Grøn Vækst er tænkt som en helhedsplan, der kobler hensynet til natur, miljø, klima og landbrug. Planen ligger op til at hensynet til natur og vandmiljø skal kobles med et landbrug i vækst. Grøn Vækst erstatter Vandmiljøplan III fra 2004 og har samme målsætninger for reduktion. Tidshorisonten for opfyldelse af reduktionskrav er 2015, svarende til at Grøn Vækst er planen for hvordan Danmark skal leve op til Vandrammedirektivet (og Habitatdirektivet)[Regeringen, 2009]. Følgende opsummerer planens vigtigste tiltag til reduktion af kvælstof: Ophævelse af harmonikrav der erstattes af kvælstofkvoter Forbud mod visse jordbearbejdningsmetoder i efteråret 10 meters sprøjte, gødnings og dyrkningsfrie randzoner Etablering af vådområder og ekstensivering af arealer Grøn Vækst vil medføre en ændring i landbrugsloven ved at harmonikravet ophæves og i stedet indføres markedsorienterede kvælstofkvoter fra 2012. Hvordan systemet med kvælstofkvoter bliver, er endnu ikke fastlagt, men der vil fastsættes en årlig maksimal kvælstofudvaskning som opdeles i kvoter til landbruget. N-udvaskningen bliver herefter mulig at handle med. Denne omlægning af kvælstofreguleringen menes at kunne skabe en reduktion af N-udvaskningen ved at landmanden har et økonomisk incitament til at nedbringe N-tilførsler til markerne. Herudover vil der komme yderligere generelle reguleringer ved forbud mod visse jordbearbejdningsmetoder i efteråret, hvor risikoen for udvaskning er størst. I Grøn Vækst nævnes desuden målrettede indsatser, der skal supplere den generelle indsats herunder ændres dyrkningsfrie randzoner fra de nuværende 2 meter til 10 meter langs alle vandløb og søer under kompensation for tabt indtjening. Desuden ønskes der udlægning af vådområder samt ekstensivering af ådale ved frivillige ordninger med tilskud og efterafgrøder i sårbare vandløbsoplande. [Regeringen, 2009]. Ses der på Grøn Vækst i forhold til tidligere vandmiljøplaner er det stadig de samme tiltag der arbejdes med og hovedvægten er på de generelle reguleringer i forhold til differentieret regulering. 3.2 Fremtidig miljøregulering af landbruget Der nævnes ikke direkte differentieret regulering i Grøn Vækst. Dette bryder med den generelle tendens der er i diskursen indenfor landbrugs og vandmiljø debatten, hvor differentieret arealanvendelse og regulering ses som vejen frem mod et forbedret vandmiljø. Det bliver omfattende at opfylde målsætningerne for Vandrammedirektivet og Grøn Vækst kan ses som et skridt på vejen, men der mangler 25

stadigvæk at blive fundet konkrete løsninger for hvordan indsatsen skal ske i de enkelte vandløbsoplande. Til dette vil det være relevant med en metode, der kan identificere i hvilke områder indsatsen bør målrettes for at opnå reduktion i N-tilførslen til N-sårbare recipienter. Tendensen med stadigt stigende miljøkrav til landbruget fra 80 erne og til i dag vil med indførelsen af Vandrammedirektivet og Habitatdirektivet fortsætte. De to direktiver er omfattende og stiller så store krav til vandmiljøet, at det er nødvendigt at nytænke den miljømæssige regulering af landbruget. Direktivernes høje målsætning betyder også, at der er store økonomiske omkostninger forbundet med deres implementering [Agwaplan, 2009]. Gennem de seneste 20 år er der opnået store reduktioner i N-udvaskningen ud fra nationale, generelle reduktionskrav til udledningen af hovedsageligt kvælstof og fosfor (vandmiljøplanerne mv.). Den generelle regulering har været effektiv, men de øgede krav til en minimering af naturens N-belastning betyder, at det bør overvejes om de generelle reduktionskrav fortsat skal være det vigtigste instrument i den fremtidige miljøindsats i landbruget. Alternativet vil være differentierede reduktionskrav hvor der foretages en mere målrettet indsats mod de områder, hvor en reduktion har størst effekt på vandmiljøet. Den generelle indsats sker ved anvendelse af faste reduktionskrav og anvendelsen af bl.a. kvælstofnormer for afgrøder - alle bliver pålagt ens reduktionskrav. Den generelle reduktionsindsats har den fordel, at alle landmænd behandles ens og at alle bidrager til styrkelse af miljøindsatsen. Samtidig betyder ens reduktionskrav at modstanden er mindre, fordi alle landmænd er underlagt de samme krav. Ulemperne er til gengæld at miljøindsatsen er hhv. for lille og for høj i de enkelte landbrugsområder, da der ikke tages hensyn til de lokale fysiske forhold. I nogle områder vil miljøindsatsen kun medføre en beskeden forbedring i recipienternes tilstand, hvilket også betyder at indsatsen her er forbundet med for store økonomiske omkostninger (prisen for at reducere 1 kg N er for høj). [Agwaplan, 2009] Den målrettede indsats har den fordel at indsatsen differentieres således at den vægtes højest i de områder som i størst grad bidrager med kvælstof til grundvand og overfladevand. Derfor vil miljøindsatsen i nogle landbrugsområder blive opprioriteret fordi en reduktion her har en meget stor effekt, mens andre knapt så sårbare områder ikke i helt samme grad vil blive pålagt de samme skrappe krav. Det vil konkret betyde, at udbringning af husdyrgødning på fx vandløbsnære områder vil kunne mindskes mod til gengæld at udbringe mere på højbundsjorde med et højt reduktionspotentiale. En differentieret miljøindsats vil derfor betyde at der er mulighed for at sætte ind i de områder hvor kvælstofudledningen reduceres mest muligt [Agwaplan, 2009]. Ulemperne ved en målrettet indsats er at der sker en differentiering af miljøkravene, hvilket betyder at landmænd ikke er underlagt ens miljøkrav (forskelsbehandling). Ud fra et administrationsmæssigt synspunkt er der også visse udfordringer i forbindelse med selve gennemførelsen af en mere målrettet miljøindsats. En målrettet miljøindsats kræver indsigt i de fysiske forhold i alle landbrugsområder samt at der opstilles konkrete miljømål på markniveau [Agwaplan, 2009]. Tabel 1 opsummerer fordele og ulemper ved hhv. generel og målrettet indsats. 26

Tabel 1: Fordele og ulemper ved generel og målrettet indsats [efter inspiration ved Agwaplan, 2009] Fordele Ulemper Generel indsats Ens regler for alle landmænd Administrativ relativ simpel at implementere Målrettet indsats Tager hensyn til lokale forhold Reducerer der hvor effekten er størst Omkostningseffektiv Der tages ikke hensyn til de lokale forhold Områder hhv. over/underreguleres Differentierede krav til landmænd Administrativ ressourcetung Stor indsigt i de lokale fysiske forhold og krav om indgående kendskab til N- transport mellem rodzone og recipient Hovedparten af de aktører der er involveret i implementeringen af Vandrammedirektivet peger på den målrettede indsats som den eneste løsning. [Agwaplan, 2009] Jo mere målrettet en miljøindsats der kan foretages, jo bedre får den enkelte landmand en forståelse for at det virkelig nytter noget at gøre en indsats på hans mark. En detaljeret kortlægning af risikoarealer vil være et stærkt incitament til at den enkelte landmand gøres bevidst om hvordan netop hans marker påvirker recipienterne. Og det er netop en ansvarsfølelse, og en direkte sammenhæng mellem landmandspraksis og miljøtilstand der gør det muligt at forbedre recipienternes miljøtilstand væsentligt i forhold til i dag. Dette skal suppleres med et tæt samarbejde mellem landmænd, landboforening og den administrative miljømyndighed. [Agwaplan, 2009] En mere målrettet miljøindsats vil medføre en differentiering af arealanvendelsen, som er resultat af en mere prioriteret miljøindsats. På nogle arealer vil der blive foretaget en målrettet miljøindsats og særligt sårbare arealer vil måske helt tages ud af omdrift. På andre arealer vil der indføres en mere ekstensiv landbrugsproduktion, og endelig vil der ses en mere intensiv dyrkning på de arealer, der hverken er klassificeret som særligt følsomme landbrugsområder eller sårbare i forhold til Natura 2000-områder. [Hansen, 2006] Da Vandrammedirektivet er ret omfattende betyder det også at der bør opnås størst mulig reduktion for færrest mulige penge. Indsatsen skal derfor ske på den mest omkostningseffektive måde. At en indsats er omkostningseffektiv betyder, at indsatsen sker på de områder hvor der opnås størst mulig miljøeffekt indenfor den økonomiske ramme. Den omkostningseffektive regulering sker ved at sammenholde målsætninger og styringsmidler, dvs. en vurdering af hvilke styringsmidler der er mest effektive for at opfylde en given målsætning. [Hasler et al., 2002]. Tendensen i dag er at der er en begyndende differentiering i miljøkravene for landbrug. Dette sker bl.a. ved udarbejdelsen af kort over N-reduktion fra rodzone til kyst samt en inddeling i nitratklasser for Natura 2000-områderne, hvor der er forskellige krav til N-norm afhængig af områdets robusthed (se Figur 9). Differentiering i forhold til nitratklasser er allerede indbygget i den nuværende miljøgodkendelse af husdyrbrug. Der er dog tale om et forsimplet billede af de faktiske fysiske forhold, idet der i realiteten er langt større variation inden for de enkelte deloplande. 27

Figur 9 TV: Kort over nitratklasser i Danmark, TH: Kvælstofreduktion fra rodzone til kyst i Natura 2000 områder [Blicher-Mathiesen et al., 2007] Et delopland med fx en 50%-reduktion kan i realiteten både indeholde områder der bidrager med 0 % og andre områder der bidrager med 100 %. Hvis der virkelig skal være en omkostningseffektiv og målrettet indsats skal der laves en arealdifferentiering helt ned på markskala. Et vigtigt instrument i implementeringen af Vandrammedirektivet er en kvantificering (modellering) af strømningsvejene for grundvand og overfladevand i tilstrækkelig detaljeret oplandsskala og tidsskala samt en bedre kvantificering af vandbalance på oplandsbasis. På baggrund heraf kan der foretages en mere målrettet indsats mod en reduktion af miljøbelastningen fra de mest sårbare landbrugsarealer. [DMU, 2008] Det der konkret mangler for at kunne leve op til Vandramme- og Habitatdirektivet er bl.a. udvikling af værktøjer og metoder, der kan benyttes til udpegning af de områder, der bidrager med mest kvælstof til recipienterne (grundvand, vandløb, søer mv.). Af ressourcemæssige årsager vil der sandsynligvis være tale om en kombination af værktøjer på både grov og detaljeret skala. Ud fra de mere grove (men hurtige og billige) værktøjer, kan der udpeges særlig kritiske områder hvor der benyttes mere detaljerede værktøjer til nærmere at analysere hvor N-tilførslen kommer fra. 28

4. Kvælstofreduktion mellem rodzone og vandløb Kapitlets formål er at give en forståelse for sammenhængen mellem arealanvendelse på markerne og N- tilførsel til N-sårbare recipienter. Dette kræver kendskab til hvordan kvælstof transporteres og reduceres mellem rodzone og vandløb. Processerne i rodzonen beskrives rent teoretisk for at give en overordnet forståelse. Da dette projekts fokus er sammenhængen mellem mark (rodzone) og recipient, er der valgt at fokusere på kvælstofs skæbne fra det udvaskes fra rodzonen til det når vandløb og derfor anvendes færdigbehandlede datasæt for rodzoneudvaskning i den senere modellering. Den teoretiske gennemgang bidrager til en forståelse for hvilke forhold, der har indflydelse på de datasæt for rodzoneudvaskning der anvendes i forbindelse med opstilling af en model for N-transport. Kvælstofs vej fra rodzone til vandløb er relativ kompliceret fordi kvælstof undervejs kan omdannes til atmosfærisk kvælstof. Tages der udgangspunkt i markniveau er der på den enkelte mark et N-overskud, svarende til udvaskningen fra rodzonen og herefter følger kvælstof vandets strømningsveje i de underliggende sedimenter. N-transporten mellem rodzone og vandløb kan foregå via grundvand, overfladisk afstrømning eller via dræn, og undervejs vil der kunne ske en hel- eller delvis reduktion af kvælstof. Kvælstoffjernelsen finder primært sted i sedimenter hvor der er iltfrie forhold, samt under vandets transport i de vandløbsnære arealer, vandløb og søer. Den andel af rodzoneudvaskningen, der når vandløbet er derfor i høj grad afhængig af lokale geologiske og geokemiske forhold. [Blicher-Mathiesen et al., 2007] De overordnede transportveje for vand og dermed kvælstof har betydning for hvor meget kvælstof, der tilføres vandløbet. [Blicher-Mathiesen et al., 2007] har over en årrække undersøgt det årlige kvælstofkredsløb for de fem oplande, der er en del af landovervågningsundersøgelsen i Danmark, hhv. to oplande der repræsenterer typiske sandjorde (hvoraf Odderbæks opland udgør det ene) og tre typiske lerjordsoplande. Overordnet set er mønsteret for udvaskning, strømningsveje for kvælstof samt reduktion som skitseret på Figur 10, hvor der for sandjorde er en større udvaskning af kvælstof fra rodzonen og hermed en større tilførsel af kvælstof til grundvandet end på lerjorde, men en mindre tilførsel af kvælstof til vandløbene. At der er en større udvaskning og større N-tilførsel til grundvand, men en mindre tilførsel til vandløb ved sandjorde skyldes, at N-reduktionen er større ift. lerjordsoplande. Lerjordsoplande er oftest mere drænede, og en større del af rodzonevandet strømmer via dræn uden N-reduktion. Vandets transportvej fra rodzone til vandløb er længere i sandjordsoplande med mulighed for N-reduktion. Reduktionsprocesserne vil forklares nærmere i de følgende afsnit. Overordnet ses det af Figur 10, at der er en udvaskning på 78 kg/ha i sandjordsoplandene, hvoraf de 10 kg/ha når helt til vandløbet, svarende til en N-reduktion på 87 % fra rodzone til vandløb. Når oplandet undersøges er det relevant at tage i betragtning at systemet har en responstid, svarende til den tid det tager kvælstof via vandets strømningsveje at blive transporteret fra rodzone til vandløb (fra dage til årtier). Af denne grund kan der heller ikke antages at være en direkte sammenhæng mellem N- udvaskningen fra rodzonen (arealanvendelsen) og N-tilførslen til vandløbet. 29

Figur 10: Skematisk beskrivelse af kvælstofkredsløbet på sand- og lerjordsoplande samt naturoplande 2000/2001-2004/2005 [Blicher-Mathiesen et al., 2007] 4.1 Kvælstofudvaskning fra rodzonen Jordens rodzone til- og fraføres kvælstof og samtidig findes der en lang række kvælstofforbindelser i rodzonen, som til stadighed ændrer størrelse og tilstandsform. Kvælstof optræder i flere forskellige uorganiske kemiske forbindelser, men hovedparten af kvælstof er bundet i organiske forbindelser, heriblandt afgrøder. En forståelse for rodzonens til- og fraførsler er vigtig for at forstå de processer, der influerer på rodzoneudvaskningen. Til- og fraførsler er skitseret på Figur 11. Figur 11: Til- og fraførsler af kvælstof i rodzonen 30

Rodzonen tilføres kvælstof via husdyr- og kunstgødning, atmosfærisk deposition og biologisk N-fiksering. Rodzonen fraføres kvælstof via høst af afgrøder, denitrifikation og ammoniakfordampning. Derudover vil der være en kvælstofpulje i jorden der enten er under opbygning eller afvikling. Rodzonens N-overskud vil udvaskes til de underliggende sedimenter (rodzoneudvaskning). I de følgende afsnit beskrives ovenstående system i dets enkeltdele med det formål at forstå baggrunden for beregningen af rodzoneudvaskningsdata, der senere anvendes i forbindelse med modelopsætningen af N-transport mellem rodzone og recipient. Kvælstofomsætning i rodzonen Jordens kvælstofpulje udgøres af organiske og uorganiske kvælstofforbindelser. I danske jorde er 90 % af jordens kvælstof bundet i organisk materiale, 1 % findes som en uorganisk pulje (ammonium og nitrat), mens resten er ammonium, der er fikseret i jordens mineralske bestanddele. Fra år til år kan jordpuljeændringen være stor, men over en længere årrække kan den antages at være stabil [Asman, 2004]. Overordnet set er kvælstof i den uorganiske pulje direkte plantetilgængeligt, undtaget den pulje der er bundet i lerkolloider (lermineraler og humus), mens kvælstof fra den organiske pulje først skal mobiliseres før det kan blive tilgængeligt for planter. Mobilisering er en mikrobiel proces, hvor mikroorganismer, ved anvendelse af organiske kvælstofforbindelser som energikilde, frigiver ammonium (NH 4 + ). Ved mobilisering er der tale om en forrådnelsesproces, hvor organisk stof nedbrydes ved hjælp af ilt, under frigivelse af ammonium. Ved mobilisering omdannes det ikke-plantetilgængelige organiske kvælstof til ammonium, der kan indgå i nye processer / puljer. Overordnet set kan ammonium optages direkte af planterne, via en nitrifikationsproces omdannes til nitrat (NO 3 - ) som kan optages af planter, indgå i jordens uorganiske kvælstofpulje eller udvaskes af rodzonen, se Figur 12. Figur 12: Kvælstofomsætning i rodzonen. Efter [Jensen, 1991] 31

Oftest vil størstedelen af ammonium omdannes til nitrat ved en nitrifikationsproces, hvorefter nitrat optages af planterne. Nitrifikationsprocessen sker ved hjælp af mikroorganismer som omdanner ammonium (NH 4 + ) til nitrit (NO 2 ) og umiddelbart bagefter til nitrat (NO 3 - ): Nitrifikation: NH 4 + + 2O 2 NO 3 - + 2H + + H 2 O Den del af ammonium, der ikke optages af planterne er i vidt omfang bundet til jordkolloider, mens nitrat enten kan recirkulere i rodzonen ved at planterne optager nitrat eller udvaskes fra rodzonen. Udvaskningen sker da nitrat er letopløseligt i vand og i tilfælde af overskud af nitrat i rodzonen og nedadgående vandbevægelse er nitrat mobilt i jorden. Nitrat bindes ikke til jordkolloider (der har negativ ladning) da nitrat, modsat ammonium, har negativ ladning. Processen kan også forløbe den modsatte vej immobilisering - hvor uorganisk kvælstof bindes i afgrøder samt ved en mikrobiel proces af mikroorganismer. Immobiliseringen kan variere meget. Områder, der både er meget kvælstoffattige og har en stor kulstofpulje kan akkumulere store mængder kvælstof. Undersøgelser viser at forholdet mellem jordens kvælstof- og kulstofindhold spiller en afgørende rolle for, hvornår processen hovedsageligt løber den ene eller den anden vej. Et C/N-forhold på over 25 indebærer at der sker en nettoimmobilisering (en opbygning af kvælstofpuljen), svarende til at udvaskningen af kvælstof fra rodzonen minimeres. [Gundersen et al., 1998] Tilførsel af kvælstof til rodzonen Kunst- og husdyrgødning Den største tilgang af kvælstof til jorden kommer fra kunst- og husdyrgødning. I kunstgødning findes kvælstof på uorganisk form, som opløses i vand hvorefter det direkte kan optages af planterne. I langt de fleste gødninger findes N i lige store andele ammonium og nitrat. Nitrat følger vandets strømningsveje, mens ammonium bindes til jordens kolloider (ler og organisk stof) i en kort periode på 2-3 uger efter udbringning hvorefter ammonium ved nitrifikation omdannes til nitrat [DJF, 2004]. Husdyrgødningen skal først mineraliseres, hvilket betyder at der går længere tid før planterne kan optage det tilførte husdyrgødning i forhold til kunstgødning. Som det fremgår af Figur 10 er kunst- og husdyrgødning for typiske sandjorde fordelt på hhv. 59 og 129 kg N/ha/år. Atmosfærisk deposition og kvælstoffiksering Den atmosfæriske deposition kan være stærkt varierende på lokal skala, og kan komme fra våddeposition (via nedbør) og fra tørdeposition (luftbåren). Tæt på landbrugsbedrifter kan den atmosfæriske tørdeposition have stor betydning, da der sker en betydelig ammoniakfordampning fra stalde, gyllebeholdere mv., hvoraf en stor del af ammoniak afsættes relativt tæt på kilden. Koncentrationen i luften aftager med afstanden til kilden, som følge af fortynding, afsætning på vegetation og omdannelse til ammonium. Den atmosfæriske tørdeposition er specielt kritisk for særligt sårbare naturtyper som heder, overdrev og højmoser. Bælgplanter, herunder forskellige kløverarter, kan ved knoldbakteriers hjælp optage luftens kvælstof (N 2 ). [Birk Domino & Grønkjær Hansen, 2004]. Det er vanskeligt at kvantificere kvælstoffikseringens størrelse, da de kvælstoffikserende planter oftest er blandet med almindelige afgrøder på markerne. Samlet set vil kvælstoffiksering og atmosfærisk deposition på sandjorde ligge omkring 40 kg N/ha/år (jf. Figur 10) 32

Fraførsel af kvælstof fra marken (rodzonen) Høst af afgrøder En stor del af det tilførte kvælstof optages og oplagres i afgrøder, som ved høst fraføres marken. For sandjorde fraføres der omkring 131 kg N/ha/år (jf. Figur 10) Denitrifikation Ved denitrifikation forstås omdannelse af nitrat (NO 3 - ) til frit kvælstof (N 2 ). Da denitrifikation foregår uden tilstedeværelse af O 2, er den begrænset til de områder i rodzonen med iltfrie forhold, som fx det indre af jordklumper og i sammenpresset eller vandfyldt jord. Der er tale om en biologisk denitrifikation, hvor energikilden er organisk stof (CH 2 O), som under forbrug af nitrat (NO 3 - ) omdannes til CO 2, N 2 og H 2 O:. Denne proces finder desuden sted i søer, vandløb og vådområder, hvilket beskrives senere i kapitlet. Biologisk denitrifikation: 5C + 4NO 3 + 2H 2 O -> 2N 2 + 4HCO 3 + CO 2 Ammoniakfordampning Ammoniakfordampning fra rodzonen sker primært som følge af udbringning af husdyrgødning. Fordampningen er i høj grad styret af klima- og jordbundsforhold (varmt, blæsende vejr = stor fordampning). Rodzoneudvaskning Den del af det tilførte N, der ikke fjernes fra rodzonen i form af afgrøder, denitrifikation og ammoniakfordampning vil kunne udvaskes fra rodzonen. Rodzoneudvaskningen fra marker sker udelukkende i form af uorganisk kvælstof, primært nitrat. Rodzoneudvaskningen er styret af jordbundsforhold og klimatiske forhold som temperatur og nedbør. Sandjordsoplande har en lille kvælstofpulje og en ringe evne til at binde kvælstof. Som følge heraf kan planterne kun optage en del af det tilførte kvælstof, mens resten udvaskes fra rodzonen. Lerjordsoplande har en større kvælstofpulje, og en bedre evne til at binde kvælstof. Her vil planterne udbytte en større del af det tilførte kvælstof. Ligeledes varierer rodzoneudvaskningen hen over året. Udvaskningen er størst om foråret (inden planterne begynder at optage N) og efterår (efter høst), mens udvaskningen er lav om sommeren hvor afgrøder optager langt størstedelen. Udvaskningen i vinterhalvåret kan bl.a. mindskes ved at bruge efterafgrøder. 4.2 Kvælstoffjernelse og redoxprocesser Kvælstofs skæbne efter det forlader rodzonen er i høj grad bestemt af de hydrogeologiske og geokemiske forhold der er til stede i de underliggende lag. I den forbindelse spiller iltforholdene en væsentlig rolle for om der sker en reduktion af kvælstof. Jordlagene under rodzonen kan opdeles i følgende tre zoner: Oxisk zone (iltzonen) > 1 mg/l ilt Anoxisk zone (nitratzonen) 1 mg/l ilt og > 1 mg/l nitrat Reduceret zone (Jern-, sulfat og metan-zonen) 1 mg/l ilt og 1 mg/l nitrat 33

Øverst findes den oxiske zone (iltzonen) som har et højt iltindhold og et højt nitratindhold i intensive landbrugsområder, som følge af en stor rodzoneudvaskning (se Figur 13). Ved nedbrydning af organisk stof foretrækker mikroorganismer ilt frem for nitrat, idet iltrespiration frigiver mest energi. Der er tale om en bakteriel respirationsproces, som sker for at bakteriesamfundene får energi og næringsstoffer til at opretholde cellemetabolisme og opbygge ny biomasse [Nilsson et al., 2003]: Iltrespiration: C 6 H 12 O 6 + 6O 2 -> 6CO 2 + 6H 2 O Org. stof + ilt -> kuldioxid + vand I den anoxiske zone (nitratzonen) aftager iltkoncentrationen med dybden og den bakterielle respirationsproces skifter til at foregå med nitratrespiration. Når ilten er opbrugt vil der således ske en reduktion med nitrat, der er den næstmest energifrigivende proces. Overgangen mellem den oxiske og anoxiske zone benævnes redoxfronten. I den anoxiske zone er iltindholdet meget lavt og der sker en reduktion af nitrat. I den anoxiske zone, hvor denitrifikationen finder sted, omsættes nitrat med organisk materiale, pyrit eller ferrojern som oxidationsmidler, således at det nedsivende nitrat omsættes til frit kvælstof (afdamper til atmosfæren). I grundvand er der primært tale om en kemisk denitrifikation, i modsætning til den biologiske denitrifikation der finder sted i rodzonen, i vandløb, søer og vådområder. Figur 13 : Nitratreduktionskapacitet i jorden afhængig af dybden [Thorling, 2008] Biologisk denitrifikation: Org. stof: 5C + 4NO 3 + 2H 2 O -> 2N 2 + 4HCO 3 + CO 2 Org. stof + nitrat + -> atm. kvælstof + bikarbonat + kuldioxid Kemisk denitrifikation: Pyrit: 5 FeS 2 + 14 NO - 3 + 4 H + -> 7 N 2 + 10 SO 2-4 + 5 Fe 2+ + 2 H 2 O Pyrit + Nitrat + Brintioner -> Atm. kvælstof + Sulfat + Ferroioner + Vand Ferrojern: 5 Fe 2+ + NO 3 - + 7 H 2 O -> 5 FeOOH + 0.5 N 2 + 9 H + Ferroioner + Nitrat + Vand -> Geothit + Atm. kvælstof + Brintioner Ved denitrifikation med organisk stof omsættes nitrat, hvormed der produceres bikarbonat som biprodukt. Ved denitrifikation med pyrit omsættes nitrat, hvormed der produceres sulfat og ferroioner som biprodukt. Denitrifikationen kan også ske med ferrojern, som enten kommer fra oxidation af pyrit eller fra andre jern(ii)-holdige mineraler. Pyrit kan således oxideres i to trin, først svovlet og derefter jernet. 34

Under den anoxiske zone findes jern-, sulfat-, metan- og manganzonen (reduceret zone), hvor der er jern, sulfat, metan og mangan, men ingen nitrat og ilt, da disse to stoffer er opbrugt i denne dybde. [Nyegaard et al., 2003]. Figur 14 viser sammenhængen mellem redoxforhold og stofkoncentrationen i dybden. Det ses bl.a. at nitratkoncentrationen falder når al ilten er opbrugt, hvilket indikerer at bakterier benytter nitrat til respiration, hvorefter jern, sulfat og metan overtager respirationsprocesserne. Redoxfront Figur 14: Redoxforholds indflydelse på stofkoncentrationer [Mossin & Olesen, 2003] I tilfælde af at der ikke sker væsentlige ændringer af vandets strømningsmønster i et område (ændringer forårsaget af fx nye større grundvandsoppumpninger), kan det antages at redoxfronten ikke ændrer placering, også selvom der tilføres store mængder nitrat fra udvaskningen fra rodzonen. Denne antagelse bygger på at den iltede zone er dannet ved processer i perioden efter sidste istid (12.000 år siden). Den er dannet ved at ilt, enten på gasform eller opløst i det nedsivende vand, har reageret med jordens indhold af reducerende stoffer og ført til dannelsen af iltede zoner. I de sidste 60 år har nedsivningen af kvælstof medvirket til iltningen af jordlagene og nitratnedsivningen fra landbrugsarealer svarende til 5 gange antallet af iltningsækvivalenter i nedsivende vand fra hede og plantagearealer. De seneste 60 års intensive landbrugsdrift har dermed bidraget med en belastning svarende til ca. 300 år med iltholdigt og nitratfattigt vand. I forhold til de 12.000 år hvor iltningsprocesserne har dannet den iltede zone, spiller merbelastningen med nitrat ifølge[ernstsen et al., 2001] en ubetydelig rolle for iltningen af jordlagene og dybden til redoxfronten. 4.3 Vandafstrømning og redoxforhold Vandafstrømning fra et vandløbsopland kan overordnet ske via overfladisk afstrømning, via dræn og via grundvand. Fordelingen af vandafstrømningen på disse tre strømningsveje er styret af oplandets klimatiske forhold (nedbør, fordampning mv.) og den geologiske opbygning, se Figur 15. 35